1. Co to jest MBBR i pełna forma MBBR
2. Projektowanie procesu MBBR
2.1 Wprowadzenie nośnika biofilmu
2.2 Usuwanie substancji węglowych
2.3 Projekt MBBR o dużym obciążeniu
2.4 Projektowanie obciążenia konwencjonalnego MBBR
2.5 Projekt MBBR o niskim obciążeniu
2.6 Nitryfikacja technologii MBBR
2.7 Denitryfikacja zbiornika MBBR
2.7.1 Reaktor z biofilmem z ruchomym złożem i wstępną denitryfikacją
2.7.2 Reaktor z biofilmem z ruchomym złożem i denitryfikacją następczą
2.7.3 Połączony reaktor biofilmu przed/po denitryfikacji z ruchomym złożem
2.7.4 Mieszanie denitryfikacji
2.8 Wstępne przetwarzanie
2.9Separacja substancja stała-ciecz MBBR
2.10 Rozważania przy projektowaniu MBBR
2.10.1 MBBR Przepływ podróżny (przepływ poziomy)
2.10.2 Problemy z pianą w zbiorniku MBBR
2.10.3 Oczyszczanie platformy transportowej i tymczasowe składowanie
1.Co to jest pełna forma MBBR i MBBR
W ciągu ostatnich 20 lat reaktor biofilmu z ruchomym złożem (MBBR) przekształcił się w prosty, solidny, elastyczny i kompaktowy proces oczyszczania ścieków. Różne konfiguracje MBBR zostały z powodzeniem zastosowane do usuwania BZT, utleniania amoniaku i usuwania azotu i mogą spełniać różne kryteria jakości ścieków, w tym rygorystyczne ograniczenia dotyczące składników odżywczych.
Reaktor z biofilmem z ruchomym złożem wykorzystuje specjalnie zaprojektowane tworzywo sztuczne jako nośnik biofilmu, a poprzez mieszanie napowietrzające – ciecz
Nośnik można zawiesić w reaktorze poprzez ogrzewanie pod chłodnicą zwrotną lub mieszanie mechaniczne. W większości przypadków nośnik jest wypełniony od 1/3 do 2/3 reaktora. Wszechstronność MBBR pozwala inżynierowi-projektantowi w pełni wykorzystać swoją wyobraźnię. Główna różnica między MBBR a innymi reaktorami z biofilmem polega na tym, że łączy w sobie wiele zalet metod z osadem czynnym i biofilmem, unikając jednocześnie możliwie wielu ich wad.
1) Podobnie jak inne zanurzone reaktory z biofilmem, MBBR jest w stanie tworzyć wysoce wyspecjalizowane aktywne biofilmy, które można dostosować do specyficznych warunków panujących w reaktorze. Wysoce wyspecjalizowany aktywny biofilm zapewnia wysoką wydajność na jednostkę objętości reaktora i zwiększa stabilność procesu, zmniejszając w ten sposób wielkość reaktora.
2) Elastyczność i przebieg procesu MBBR jest bardzo podobny do osadu czynnego, co pozwala na sekwencyjne rozmieszczenie wielu reaktorów wzdłuż kierunku przepływu, aby osiągnąć wiele celów oczyszczania (np. usuwanie BZT, nitryfikacja, denitryfikacja przed lub po) bez potrzeba pompy pośredniej.
3) Większość aktywnej biomasy jest stale zatrzymywana w reaktorze, więc w przeciwieństwie do procesu z osadem czynnym, MBBR Stężenie substancji stałych w odpływie MBBR jest co najmniej tak wysokie, jak stężenie substancji stałych w reaktorze. MBBR jest o rząd wielkości niższy niż tradycyjny osadnik, więc oprócz tradycyjnego osadnika, MBBR może wykorzystywać wiele różnych procesów oddzielania ciała stałego od cieczy.
4) MBBR jest uniwersalny i reaktor może mieć różną geometrię. W przypadku projektów modernizacyjnych MBBR doskonale nadaje się do modernizacji istniejących stawów.
2. Projekt procesu MBBR
Konstrukcja MBBR opiera się na koncepcji, zgodnie z którą wiele MBBR tworzy szereg, każdy z określoną funkcją, i że te MBBR współpracują ze sobą, aby spełnić zadanie oczyszczania ścieków. To zrozumienie jest właściwe, ponieważ w określonych warunkach (np. dostępne donory i akceptory elektronów) każdy reaktor jest w stanie wyhodować wyspecjalizowany biofilm, który można wykorzystać do osiągnięcia określonego zadania oczyszczania. To modułowe podejście można postrzegać jako prostą i nieskomplikowaną konstrukcję składającą się z sekwencji wielu w pełni mieszanych reaktorów, z których każdy ma inny cel oczyszczania. Natomiast konstrukcja systemów osadu czynnego jest bardzo złożona: ponieważ zawsze zachodzą reakcje konkurencyjne, aby „osiągnąć pożądany cel oczyszczania w czasie przebywania ograniczonym przez każdą część zbiornika (strefy napowietrzania i strefy nienapowietrzania), całkowity czas przebywania biosolidów (SRT) musi być utrzymywany na odpowiednim poziomie, aby bakterie mogły się mieszać (w odniesieniu do szybkości wzrostu bakterii i właściwości wody surowej) i wspólnie rosnąć.
To właśnie prostota MBBR pozwala nam dobrze zrozumieć biofilm w MBBR w praktyce, poprzez obserwacje badaczy, inżynierów i operatorów oczyszczalni ścieków. Większa część tego artykułu przedstawia przykłady obserwacji MBBR, pokazując w ten sposób te, które są krytycznymi elementami i czynnikami, które należy wziąć pod uwagę przy projektowaniu i działaniu MBBR.
2.1 Wprowadzenie nośnika biofilmu
Kluczem do sukcesu każdego reaktora z biofilmem jest utrzymanie wysokiego procentu objętości bioaktywnej w reaktorze. Jeśli przeliczymy stężenie biomasy na nośnikach MBBR na stężenie zawiesiny, wartości wynoszą zazwyczaj około 1000 do 5000 mg/l. Pod względem objętości jednostkowej stopień usuwania MBBR jest znacznie wyższy niż w systemach z osadem czynnym. Można to przypisać następującym czynnikom.
1) Siła ścinająca przyłożona do nośnika przez energię mieszania (np. napowietrzanie) skutecznie kontroluje grubość biofilmu na nośniku, utrzymując w ten sposób wysoką całkowitą aktywność biologiczną.
2) Możliwość utrzymania wysokiego poziomu dedykowanej biomasy w określonych warunkach w każdym reaktorze, niezależnie od całkowitego HRT systemu.
3) Warunki przepływu turbulentnego w reaktorze utrzymują wymaganą szybkość dyfuzji.
Reaktory z ruchomym złożem można stosować do usuwania BZT, nitryfikacji i denitryfikacji, a zatem można je łączyć w różne procesy. Tabela 1-1 podsumowuje różne procesy MBBR. Określenie najbardziej wydajnego procesu jest związane z następującymi czynnikami.
1) Uwarunkowania lokalne, w tym układ i przekrój hydrauliczny (wysokość) oczyszczalni ścieków.
2) Istniejące procesy oczyszczania i możliwość modyfikacji istniejących obiektów i stawów.
3) Docelowa jakość wody.
Tabela 1-1 Podsumowanie procesu MBBR
| Cel przetwarzania | Proces |
|
Pojedynczy MBBR MBBR o wysokim obciążeniu umieszczony przed procesem osadu czynnego |
|
| Nitryfikacja |
Pojedynczy MBBR Zestaw MBBR po leczeniu wtórnym IFAS |
| Denitryfikacja denitryfikacja |
sam MBBR i po denitryfikacji, sam MBBR i po denitryfikacji, sam MBBR oraz przed i po denitryfikacji, Post-MBBR do denitryfikacji ścieków nitryfikacyjnych. |
For moving bed reactors, the effective net biofilm area is the key design parameter, and the load and reaction rate can be expressed as a function of the carrier surface area, so the carrier surface area becomes a common and convenient parameter to express the performance of MBBR. the load of MBBR is often expressed as the carrier surface area removal rate (SAAR) or the carrier surface area loading (SALR). When the concentration of the host substrate is low (e.g., S>>K), the substrate removal rate of MBBR is zero-level response. When the main substrate concentration is low (e.g. S>>K), szybkość usuwania substratu MBBR jest reakcją pierwszego rzędu. W kontrolowanych warunkach współczynnik usuwania powierzchni nośnika (SAAR) można wyrazić jako funkcję obciążenia powierzchni nośnika (SALR), jak pokazano w równaniu (1-1).
r =rmaks-[L/(K+L)] (1-1)
r - współczynnik usuwania (g/(m2 -d));
rmaks- maksymalna wydajność usuwania (g/(m2 -d)).
L - szybkość ładowania (g/(m2 -d)).
K - stała półnasycenia.
2.2 Usuwanie substancji węglowych
Obciążenie powierzchniowe (SALR) nośnika wymagane do usunięcia węgla zależy od jego najważniejszego celu oczyszczania i metod oddzielania wody z osadu.
Tabela 1-2 podaje powszechnie stosowane zakresy obciążenia BZT dla różnych zastosowań. W przypadku nitryfikacji w dalszej części procesu należy stosować niższe wartości obciążenia. Wysokie obciążenia należy stosować tylko wtedy, gdy rozważane jest wyłącznie usuwanie węgla. Doświadczenie pokazuje, że do usuwania węgla wystarcza rozpuszczony tlen w głównej fazie ciekłej w ilości 2-3 mg/l, a dalszy wzrost stężenia rozpuszczonego tlenu nie ma znaczenia dla poprawy szybkości usuwania powierzchni nośnika (SARR).
Tabela 1-2 Typowe wartości ładowania BOD
| Cel aplikacji |
BZT na jednostkę powierzchni nośnika spełnia (SALR) (g/m2.d) |
| Wysokie obciążenie (75%-80% usuwania BZT) | 20 |
| Wysokie obciążenie (80%-90% usuwania BZT) | 5-15 |
| Niskie obciążenie (przed nitryfikacją) | 5 |
2.3 Projekt MBBR o wysokim obciążeniu
Aby spełnić podstawowe standardy oczyszczania wtórnego, ale potrzebny jest kompaktowy system o wysokim obciążeniu, należy rozważyć zastosowanie reaktora ze złożem ruchomym
Gdy MBBR działa przy dużym obciążeniu, wartość obciążenia powierzchni nośnej (SALR) jest wysoka. Gdy MBBR pracuje przy dużym obciążeniu, wartość obciążenia powierzchni nośnika (SALR) jest wysoka, a głównym celem jest usunięcie rozpuszczonego i łatwo rozkładającego się BZT z dopływającej wody. przy dużym obciążeniu odpadający biofilm traci swoje właściwości sedymentacyjne, dlatego często stosuje się koagulację chemiczną, flotację powietrzną lub proces kontaktu z ciałami stałymi w celu usunięcia zawieszonych ciał stałych ze ścieków MBBR o dużym obciążeniu. Jednak ogólnie rzecz biorąc, proces ten jest prostym procesem, który może spełnić podstawowe standardy leczenia wtórnego przy krótkiej HTZ. Wyniki badania MBBR o wysokim obciążeniu przedstawiono na rysunku 1-3. Rysunek 1-3(a) pokazuje, że MBBR jest bardzo skuteczny w usuwaniu ChZT i jest zasadniczo liniowy w szerokim zakresie obciążeń. Rysunek 1- 3 (b) pokazuje, że osadzanie ścieków MBBR jest bardzo słabe, nawet przy bardzo małych prędkościach przelewania powierzchni, co sugeruje, że rzeczywiście potrzebna jest ulepszona strategia wychwytywania ciał stałych. Proces kontaktu MBBR/ciała stałe zastosowano w oczyszczalni ścieków Mao Point w Nowej Zelandii. Rysunek 1-4 przedstawia zależność między usuwaniem rozpuszczonego BZT a całkowitym załadowaniem BZT dopływającego do tej instalacji. Rysunek 1-4 ilustruje, że typowe wartości usuwania BZT dla MBBR o wysokim obciążeniu wynoszą od 70% do 75%. Bioflokulacja i dalsza obróbka metodą kontaktu z ciałami stałymi pozwala, aby proces spełniał podstawowe standardy oczyszczania wtórnego.
● Rysunek 1-3
(a) Szybkość usuwania ChZT przy dużym obciążeniu.
(b) Słaba sedymentacja oddzielonego biofilmu pod dużym obciążeniem
● Rysunek 1-4 Zależność pomiędzy szybkością usuwania rozpuszczonego BZT a całkowitym ładunkiem BZT w MBBR o dużym obciążeniu
2.4 Projekt obciążenia konwencjonalnego MBBR
Gdy rozważa się konwencjonalny proces wtórnego oczyszczania, można wybrać reaktor ze złożem ruchomym. W tym przypadku kolejne 2 MBBR w rzędzie mogą spełnić wymagania dotyczące leczenia (drugorzędny poziom oczyszczania).
Tabela 1- 4 podsumowuje usuwanie BZT7 w czterech oczyszczalniach ścieków. Wszystkie cztery oczyszczalnie ścieków wykorzystywały MBBR ładowany konwencjonalnie z ładunkiem organicznym MBBR wynoszącym 7-10 gBOD7 /(m2 -d) (przy 10 stopniach); przed MBBR stosowano środki chemiczne do flokulacji i usuwania fosforu, a także wprowadzono wzmocnioną separację zawiesin.
2.5 Projekt MBBR o niskim obciążeniu
Kiedy MBBR jest umieszczony przed reaktorem nitryfikacji, najbardziej ekonomiczną opcją projektową jest rozważenie wykorzystania MBBR do usuwania substancji organicznych. Pozwala to reaktorowi do nitryfikacji z ruchomym złożem za MBBR osiągnąć wysoką szybkość nitryfikacji. Jeśli ładunek BZT nitryfikacji MBBR nie zostanie wystarczająco zmniejszony, szybkość nitryfikacji zostanie znacznie zmniejszona, pozostawiając reaktor w stanie nieefektywnym.
Rysunek {{0}} (a) pokazuje wpływ rosnącego obciążenia BZT na szybkość nitryfikacji nośnika. Jest to przykład wysokiego ładunku BZT prowadzącego do nadmiernego ładunku nitryfikacji w późniejszej sekcji, gdy w przedniej części usuwa się materię organiczną. W tym przykładzie szybkość nitryfikacji wyniosła 0,8 g/(m2 -d). Gdy ładunek BZT wynosił 2 g/(m2 -d), a zawartość rozpuszczonego tlenu w cieczy głównej wynosiła 6 mg/L. Jednakże, gdy ładunek BZT wzrósł do 3 g/(m2 -d), szybkość nitryfikacji wyniosła 0,8 g/(m2 -d). Jednak gdy ładunek BZT zwiększono do 3 g/(m2 -d), stopień nitryfikacji spadł o około 50%. Aby temu przeciwdziałać, operator może zwiększyć stężenie rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej lub zwiększyć współczynnik wypełnienia, aby zmniejszyć szybkość ładowania powierzchni. Należy jednak pamiętać, że takiego podejścia nie należy stosować w projektowaniu ze względu na brak ekonomii i efektywności. Ponadto, projektując MBBR do usuwania BZT, należy przyjąć konserwatywne podejście, wybierając niski stopień ładowania do wymiarowania, aby uzyskać maksymalną wydajność w dalszym MBBR nitryfikacji.
Rysunek 1-6(b) przedstawia szybkości nitryfikacji trzech tlenowych MBBR sekwencji. Na rycinie 6 (b) nośnik z każdego MBBR usunięto w celu przeprowadzenia małej próby szybkości nitryfikacji. Podtesty trwały 6 tygodni i były przeprowadzane dwukrotnie. W każdym podteście warunki w trzech reaktorach podtestu były prawie identyczne (np. rozpuszczony tlen, temperatura, pH i początkowe stężenie azotu amonowego). Wyniki testów wykazały, że pierwszy reaktor miał najwyższy ładunek rozpuszczonego ChZT (5,6 g/(m2 -d)) i prawie nie miał efektu nitryfikacji, ale bardzo skutecznie usuwał ładunek ChZT. Świadczą o tym dwa poniższe aspekty.
(1) Szybkość nitryfikacji w reaktorze drugiego stopnia jest wysoka i zbliżona do szybkości nitryfikacji w trzecim etapie.
(2) Ładunki rozpuszczonego ChZT w drugim i trzecim etapie nie różniły się znacząco.
Przy projektowaniu reaktorów o niskim obciążeniu ważne jest, aby wybrać konserwatywnie obciążenie powierzchni nośnika (SALR). Możliwe jest, że w celu skorygowania powierzchni ładunkowej nośnika (SALR) w zależności od temperatury ścieków zastosowano następujące równanie:
LT=L101.06(T-10)
LT - obciążenie w temperaturze T.
L10 -10 stopnia przy obciążeniu 4,5 g/(m2 -d).
● Rysunek 1-6
(a) Wpływ obciążenia BZT i rozpuszczonego tlenu na szybkość nitryfikacji w temperaturze 15 stopni.
( b ) Różnice w szybkościach nitryfikacji różnych MBBR w serii MBBR
2.6 Nitryfikacja technologii MBBR
Istnieje kilka czynników, które mają znaczący wpływ na wydajność nitro MBBR i należy je wziąć pod uwagę przy projektowaniu nitro MBBR. Najcięższe czynniki to.
(1) Ładowanie organiczne.
(2) Stężenie rozpuszczonego tlenu.
(3) Stężenie amoniaku.
(4) Stężenie ścieków.
(5) pH lub zasadowość.
Rysunek 1- 6 ilustruje, że aby uzyskać zadowalające szybkości nitryfikacji w nitryfikującym MBBR znajdującym się za nim, ważne jest usunięcie materii organicznej ze ścieków w górnym MBBR; w przeciwnym razie heteroksyczny biofilm będzie z nim konkurował o przestrzeń i tlen, zmniejszając w ten sposób (gasnąc) aktywność nitryfikacji biofilmu. Szybkość nitryfikacji wzrasta wraz ze zmniejszaniem się ładunku organicznego, aż rozpuszczony tlen stanie się czynnikiem ograniczającym. Tylko przy bardzo niskich stężeniach amoniaku (<2 mgN/l) does the available substrate (ammonia) become the limiting factor. It is thus the concentration of ammonia that is an issue when complete nitrification is required. In this case, 2 sequential reactors can be considered, with the first stage being limited by oxygen and the second by ammonia. As with all biological treatment processes, temperature has a significant effect on nitrification rates, but this can be mitigated by increasing the dissolved oxygen within the MBBR. As alkalinity decreases to very low levels, nitrification rates within the biofilm begin to be limited. Each of the important factors that affect nitrification are discussed below.
Przy wystarczającej zasadowości i stężeniach amoniaku (przynajmniej początkowo) szybkość nitryfikacji będzie spadać wraz z obciążeniem organicznym
wzrasta, aż rozpuszczony tlen stanie się czynnikiem ograniczającym. W dobrze rozwiniętym biofilmie nitryfikacyjnym stężenie rozpuszczonego tlenu będzie ograniczać szybkość nitryfikacji na nośniku tylko wtedy, gdy stosunek O2 do NH4+-N będzie niższy niż 2.0. W przeciwieństwie do systemów z osadem czynnym, w warunkach ograniczonej zawartości tlenu, szybkość reakcji w reaktorach ze złożem ruchomym wykazuje liniową lub w przybliżeniu liniową zależność od stężenia rozpuszczonego tlenu w korpusie fazy ciekłej. Może to wynikać z faktu, że przejście tlenu przez stacjonarną membranę cieczy do biofilmu może być krytycznym krokiem w ograniczaniu transferu tlenu. Zwiększanie stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej zwiększa gradient stężenia rozpuszczonego tlenu w biofilmie. Przy wyższych szybkościach napowietrzania zwiększona energia mieszania przyczynia się również do przeniesienia tlenu z głównej fazy ciekłej do biofilmu. Jak widać na rysunku 1- 6(a), jeśli ładunek organiczny utrzymuje się na stałym poziomie (np. stała grubość i skład biofilmu), można spodziewać się liniowej zależności między szybkością nitryfikacji a stężeniem rozpuszczonego tlenu. Rysunek 1-7 wyjaśnia, że zwiększenie zawartości rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej przyczynia się do szybkości nitryfikacji, dopóki stężenie amoniaku w głównej fazie ciekłej nie spadnie do bardzo niskiego poziomu.
● Rysunek 1-7 Wpływ rozpuszczonego tlenu przy niskim stężeniu amoniaku
W przypadku dobrze rozwiniętego „czystego” biofilmu nitryfikacyjnego stężenie amoniaku w głównej fazie ciekłej nie wpływa na szybkość reakcji, dopóki O2:NH4+- N nie osiągnie 2 do 5. Kilka przykładów O2:NH{{6} } N podano w tabeli 1-5.
Tabela 1-5 Kilka przykładów O:NHa+- N
| Referencje | O2:NH4+- N |
| Rąbek (1994) |
＜2 (ograniczenie tlenu) 2,7 (Krytyczny O2 stężenie=9-20mg/l) 3.2 (Krytyczny O2 stężenie=6mg/l) > 5 (Ograniczenie amoniaku) |
| Bonomo (2000) |
＞3-4 (Ograniczenie amoniaku) ＜1-2 (Ograniczenie tlenu) |
Projektowanie MBBR często zaczyna się od wartości progowej 3,2. Wartość progowa jest regulowana. Korzystając z równania (1-3), stężenie amoniaku przy tej wartości progowej można wykorzystać do oszacowania odpowiedniej szybkości nitryfikacji i wykorzystać je jako podstawę do projektowania.
rNH3-N= k × (SNH3-N) (n) (1-3)
rNH3-N-szybkość nitryfikacji (g rNH3-N /(m2 -d)
k - stała szybkości reakcji (zależna od lokalizacji i temperatury).
SNH3-N - stężenie substratu ograniczające szybkość reakcji.
n - liczba etapów reakcji (zależna od miejsca i temperatury).
Stała szybkości reakcji (k) z grubością biofilmu i dyfuzją substratu ograniczającego przy danym stężeniu rozpuszczonego tlenu. Współczynnik jest powiązany z liczbą poziomów reakcji (n) związaną z warstwą cieczy sąsiadującą z biofilmem. Gdy przepływ turbulentny jest silny, a nieruchoma warstwa cieczy jest cienka, poziom reakcji ma tendencję do {{0}},5; gdy przepływ turbulentny jest powolny, a nieruchoma warstwa cieczy jest gruba, poziom reakcji dąży do 1,0. W tym momencie dyfuzja staje się czynnikiem ograniczającym szybkość.
Stężenie amoniaku przy wartości krytycznej (SNH3-N) można oszacować na podstawie stosunku krytycznego i projektowego stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej, jak pokazano poniżej. Zwiększanie stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej może pomóc w zmniejszeniu stosunku krytycznego, ale z niewielkim sukcesem. Rozważmy także przypadek, w którym bakterie heterotroficzne konkurują o przestrzeń przy określonych obciążeniach reaktora i warunkach mieszania, ograniczając w ten sposób przepływ tlenu przez warstwę heterotroficzną biofilmu.
(SNH3-N)=1,72 mg-N/L=(6 mgO2/L - 0,5O2/L)/3,2
Przyjmując SNH{{0}}N jako 1,72, zakładając stałą szybkości reakcji k=0,5 i stopień reakcji 0,7, równanie (1- 3) można obliczyć w następujący sposób.
rNH3-N=0,73 g/(m2 -d)=0,5×1,720,7
Rozważając wpływ temperatury na nitryfikujący MBBR, ważnych jest kilka czynników. Należy wziąć pod uwagę, że temperatura wylotu w MBBR może samoistnie wpływać na proces kinetyczny biologicznej nitryfikacji; szybkość dyfuzji substratu do i z biomasy; oraz lepkość cieczy, co z kolei może mieć falujący wpływ na energię ścinania na grubość biofilmu. Wpływ temperatury na opisane powyżej szybkości reakcji makroskopowych można wyrazić za pomocą następującej zależności.
kT2= kT1-θ(T2-T1) (1-4)
kT1 - stała szybkości reakcji w temperaturze T1.
kT2 - stała szybkości reakcji w temperaturze T2.
θ - współczynnik temperaturowy.
Chociaż zależność temperaturowa kinetyki nitryfikacji w zimowej temperaturze projektowej zmniejsza szybkość nitryfikacji MBBR, w niskich temperaturach można zaobserwować wzrost stężenia biofilmu na nośniku, a dodatkowo można zwiększyć stężenie rozpuszczonego tlenu w reaktorze, co zarówno łagodzi negatywny wpływ temperatury na szybkość nitryfikacji. Przy niższych temperaturach ścieków zaobserwowano wyższą biomasę (g/m2 ). Ponadto stężenie rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej można zwiększyć bez zwiększania szybkości napowietrzania, ponieważ zawartość tlenu w niej wynika z wyższej rozpuszczalności cieczy o niskiej temperaturze. Prowadzi to do końcowego rezultatu, że chociaż aktywność biofilmu jest wyższa niż aktywność biofilmu (g NH3-N/(m2 -d) ÷ g SS/m2) maleje, ale aktywność nitryfikacji na jednostkę powierzchnię nośnika można w dalszym ciągu utrzymać na wysokim poziomie. Sezonowe wahania biomasy wraz z temperaturą wylotu dla trzeciorzędowego MBBR nitryfikacji przedstawiono na rysunku 1- 8(a). Kiedy temperatura ścieków wzrosła z 15 do 15 stopni w okresie od maja do czerwca, stężenie biomasy gwałtownie spadło. Rysunek 1- 8 (b) dzieli dane na dwie strefy w zależności od temperatury wylotu (〈15 stopni i 〉15 stopni). Chociaż specyficzna aktywność biofilmu zmniejsza się w zakresie 〈15 stopni, makroskopowa wydajność reaktora pozostaje wysoka ze względu na wyższe całkowite stężenie biomasy i wyższe stężenie rozpuszczonego tlenu (spowodowane zwiększoną rozpuszczalnością gazu w niskich temperaturach). To zaobserwowane zjawisko sugeruje, że makroskopowa szybkość reakcji powierzchniowej na nośniku może utrzymać się na wysokim poziomie w warunkach niskiej temperatury, pomimo zmniejszonej szybkości wzrostu bakterii nitryfikacyjnych, w wyniku adaptacji biofilmu.
● Rysunek 1-8 (a) Sezonowa zmienność stężenia biomasy i temperatury w MBBR z trzeciorzędową nitryfikacją.
(b) Zależność między aktywnością nitryfikacji a stężeniem rozpuszczonego tlenu w różnych warunkach temperaturowych
2.7 Denitryfikacja zbiornika MBBR
Reaktory z ruchomym złożem są z powodzeniem stosowane w procesach denitryfikacji przed, po i kombinowanej. W przeciwieństwie do innych bio, takich samych jak proces denitryfikacji materiału, czynniki, które należy uwzględnić w projekcie to:
1) Odpowiednie źródło węgla i odpowiedni stosunek węgla do azotu w reaktorze.
2) Pożądany stopień denitryfikacji.
3) Temperatura ścieków.
4) Rozpuszczony tlen w wodzie powrotnej lub w wodzie dopływowej.
2.7.1 Reaktor z biofilmem z ruchomym złożem i wstępną denitryfikacją
Gdy wymagane jest usuwanie BZT, nitryfikacja i umiarkowane usuwanie azotu, dobrze nadaje się MBBR z denitryfikacją czołową. Aby w pełni wykorzystać objętość reaktora beztlenowego, woda zasilająca powinna mieć odpowiedni stosunek łatwo biodegradowalnego ChZT i azotu amonowego (C /N). Ponieważ etap nitryfikacji MBBR wymaga zwiększonej ilości rozpuszczonego tlenu, rozpuszczony tlen w refluksie ma znaczący wpływ na działanie MBBR. Powoduje to górną granicę najbardziej ekonomicznego stosunku refluksu (Q refluksu/Q dopływu) w produkcji. Powyżej tej wartości ogólna wydajność denitryfikacji maleje wraz z dalszym zwiększaniem przepływu powrotnego. Jeśli charakter ścieków nadaje się do denitryfikacji czołowej, stopień usuwania azotu wynosi zazwyczaj od 50% do 70% przy stosunku powrotu od (1:1) do (3:1). W praktyce produkcyjnej na szybkość denitryfikacji mogą wpływać takie czynniki, jak: lokalizacja, sezonowe różnice we właściwościach ścieków (np. C/N), stężenie rozpuszczonego tlenu wprowadzanego do reaktora i temperatura ścieków.
2.7.2 Reaktor z biofilmem z ruchomym złożem i dodatkową denitryfikacją
When the degradable carbon in the wastewater is naturally insufficient, or has been consumed by upstream processes, or when the wastewater treatment plant occupies an area subject to when the need for concise and high-speed denitrification is limited, MBBR with posterior denitrification can be considered. because the denitrification performance is not affected by internal circulation or carbon source, the posterior denitrification process can achieve high denitrification rates (>80%) przy krótkiej HTZ.
Jeśli wymagania dotyczące BZT i azotanów w ściekach są bardziej rygorystyczne, po małym napowietrzeniu MBBR może być konieczna denitryfikacja następcza. Doświadczenie operacyjne pokazuje, że jeśli w górnym biegu rzeki zachodzi proces sedymentacji, po denitryfikacji mogą wystąpić stężenia fosforu, które nie będą wystarczające do syntezy komórek, a skuteczność denitryfikacji może w tym momencie zostać zahamowana.
W przypadku przepełnienia węglem maksymalna szybkość usuwania azotanu z powierzchni nośnika (SARR) zastosowanego źródła węgla może być większa niż 2 g/(m2 -d). Szybkości usuwania azotanów z powierzchni dla różnych źródeł węgla i różnych temperatur podano na rysunkach 2-9.
● Rysunek 1-9 Szybkość usuwania powierzchni nośników z różnymi źródłami węgla w funkcji temperatury
2.7.3 Połączony reaktor biofilmu przed/po denitryfikacji z ruchomym złożem
Reaktory ze złożem ruchomym z denitryfikacją przednią i tylną można łączyć, wykorzystując w ten sposób ekonomikę denitryfikacji czołowej. Konstrukcja przedniego reaktora denitryfikacyjnego może być traktowana jako zbiornik napowietrzający w okresie zimowym. W projekcie można uwzględnić wykorzystanie przedniego reaktora denitryfikacyjnego jako zbiornika napowietrzającego w okresie zimowym. To dlatego.
1) Zwiększenie objętości reaktora napowietrzania pomaga poprawić nitryfikację.
2) Niższe temperatury wody mogą prowadzić do zwiększonego stężenia rozpuszczonego tlenu i zmniejszenia rozpuszczonego ChZT, co może mieć wpływ na skuteczność denitryfikacji czołowej.
3) Zimą reaktor podenitryfikacji może wykonywać wszystkie zadania denitryfikacji.
2.7.4 Mieszanie podczas denitryfikacji
W procesie denitryfikacji MBBR zastosowano montowany na szynie zanurzalny mieszalnik mechaniczny do cyrkulacji i mieszania cieczy w reaktorze
ciało i nośnik. Projektując mieszadło, należy w szczególności wziąć pod uwagę następujące aspekty: (1) położenie i kierunek mieszadła; (3)Typ mieszadła; (3) energia mieszania.
Gęstość względna nośnika biofilmu wynosi około 0,96, zatem będzie on unosił się w wodzie bez przyłożonej energii, co różni się od procesu z osadem czynnym. Jeśli w procesie osadu czynnego nie zostanie zastosowana energia, substancje stałe (osad) opadną.
W związku z tym w MBBR mieszadło powinno być umieszczone blisko powierzchni wody, ale nie za blisko niej, w przeciwnym razie na powierzchni ponownie nawodnionej powstanie wir i tym samym wprowadzi powietrze do reaktora. Jak pokazano na rysunku 1-10, mieszadło powinno być pochylone lekko w dół, aby nośnik mógł zostać wepchnięty głębiej do reaktora. Ogólnie rzecz biorąc, nienapowietrzony MBBR wymaga od 25 do 35 w/m3 energii do wymieszania całego nośnika. Należy szczególnie rozważyć mieszanie denitryfikującego MBBR. Nie wszystkie mieszadła nadają się do długotrwałego stosowania w MBBR. Producent mieszadeł (ABS), korzystając z kilku jednostek MBBR, opracował mieszadło ABS123K specjalnie dostosowane do reaktorów z ruchomym złożem. Mieszadło to jest wykonane ze stali nierdzewnej z mieszadłem wygiętym do tyłu, które jest w stanie wytrzymać ścieranie mieszadła przez nośnik. Aby zapobiec uszkodzeniu nośnika i zużyciu mieszadła, mieszadło ABS123K posiada okrągłe pręty o średnicy 12 mm przyspawane wzdłuż skrzydełek śmigła. W przypadku zastosowania w reaktorze ze złożem ruchomym prędkość mieszadła ABS123K jest dość niska (90 obr./min przy 50 Hz i 105 obr./min przy 60 Hz). Energia mieszania wymagana do mieszania denitryfikacyjnego MBBR jest powiązana ze stopniem wypełnienia nośnikiem i oczekiwanym wzrostem biofilmu. Praktyczne doświadczenie pokazuje, że mieszanie jest bardziej efektywne przy niskim stopniu wypełnienia nośnikiem (np<55%). At higher fill ratios, it is difficult for the agitator to circulate the carriers and therefore high carrier fill ratios should be avoided. Low filling ratios and correspondingly high carrier surface loadings increase the biofilm concentration and thus sink the carrier, making it easier for the stirrer to stir the carrier and circulate it in the reactor. From this point of view, it is important to choose the appropriate denitrification reactor size, as a proper reactor size allows for a filling ratio and mechanical stirring to be compatible.
● Rysunek 10
(a) mieszadło ABS123K skierowane w stronę powierzchni wody i pochylone o 30 stopni w dół, aby wepchnąć nośnik głębiej do reaktora;
b) MBBR do denitryfikacji działający w oczyszczalni ścieków
2.8 Przetwarzanie wstępne
Podobnie jak w przypadku innych technologii zanurzonego biofilmu, woda zasilająca MBBR wymaga odpowiedniej obróbki wstępnej. Aby zapewnić dobry ruszt i sedymentację, konieczne jest uniknięcie długotrwałego gromadzenia się w MBBR nieprzyjemnych, obojętnych materiałów, takich jak gruz, tworzywa sztuczne i piasek. Ponieważ MBBR jest częściowo wypełniony nośnikami, te obojętne materiały są trudne do usunięcia po wejściu do MBBR. Jeśli dostępna jest obróbka podstawowa, producenci MBBR generalnie zalecają, aby szczelina rusztu nie była większa niż 6 mm, a jeśli nie jest dostępna obróbka podstawowa, należy zainstalować drobną kratkę o średnicy 3 mm lub mniejszej. Ponadto, jeśli do istniejącego procesu zostanie dodany MBBR, nie ma potrzeby dodawania kolejnych rusztów, jeśli istniejący poziom oczyszczania jest już wysoki.
2.9 Separacja substancji stałych i ciekłych MBBR
W porównaniu do procesu z osadem czynnym, proces ze złożem ruchomym jest bardzo elastyczny z punktu widzenia późniejszej separacji substancji stałych od cieczy. Efekt oczyszczania biologicznego w procesie ze złożem ruchomym jest niezależny od etapu oddzielania ciała stałego od cieczy, zatem można zmieniać jednostki oddzielania ciała stałego od cieczy. Ponadto stężenie substancji stałych w ściekach MBBR jest co najmniej o jeden rząd wielkości niższe niż w procesie z osadem czynnym. Dlatego też do MBBR z powodzeniem zastosowano różnorodne technologie separacji substancji stałych od cieczy, które można połączyć z prostymi i wydajnymi technologiami separacji substancji stałych od cieczy, takimi jak flotacja powietrzna lub osadniki o dużej gęstości, gdzie grunt jest na wagę złota. Przy modernizacji istniejących oczyszczalni ścieków, istniejące osadniki można wykorzystać do separacji substancji stałych w MBBR.
2.10 Rozważania przy projektowaniu MBBR
Poniższe informacje są bardzo ważne przy projektowaniu MBBR.
2.10.1 MBBR Natężenie przepływu podróżnego (natężenie przepływu poziomego)
The peak flow rate (flow divided by reactor cross-sectional area) at peak flow through the MBBR must be considered in the design with a small flow rate (e.g. 20m/h), the carriers can be evenly distributed in the reactor. Too high travel flow rate (e.g. >35 m/h), nośniki będą gromadzić się w sieci przechwytującej i generować duże straty ciśnienia. Czasami warunki hydrauliczne przy szczytowym natężeniu przepływu determinują geometrię i liczbę serii MBBR. Konsultacja z producentem i określenie odpowiedniego natężenia przepływu jest ważne przy projektowaniu MBBR. Istotny jest także współczynnik kształtu reaktora. Ogólnie rzecz biorąc, mały współczynnik kształtu (np. 1:1 lub mniej) pomaga zmniejszyć dryf nośnika w kierunku siatki przechwytującej przy szczytowych natężeniach przepływu i umożliwia bardziej równomierny rozkład nośników w reaktorze.
2.10.2 Problemy z pianą w zbiorniku MBBR
Problemy z pianą nie są częste w MBBR, ale mogą wystąpić podczas nieprawidłowego rozruchu lub pracy. Dzięki dwóm ściankom działowym pośrodku ciągłego basenu znajduje się ona wyżej niż powierzchnia wody, dlatego piana będzie ograniczona do MBBR. Jeżeli konieczne jest kontrolowanie piany, zaleca się użycie środków przeciwpieniących. Zastosowanie środków przeciwpieniących przykryje nośnik i utrudni dyfuzję podłoża do biofilmu, co może mieć wpływ na działanie MBBR. Nie należy stosować środków przeciwpieniących zawierających krzemki, ponieważ nie są one kompatybilne z nośnikami z tworzyw sztucznych.
2.10.3 Usuwanie łóżek transportowych i tymczasowe składowanie
W przypadku dobrze zaprojektowanych i zbudowanych reaktorów ze złożem ruchomym, chociaż awarie zdarzają się rzadko, rozsądnie jest wyeliminować problem wyjmowania nośnika z reaktora i przechowywania go, gdy reaktor jest wyłączony ze względu na konserwację itp., nadal powinien być brany pod uwagę . Wszystkie ciecze w reaktorze, łącznie z nośnikami, można spuścić za pomocą pompy wirowej z wklęsłym kołem o średnicy 10 cm. Jeżeli zaprojektowany stopień napełnienia jest odpowiedni, nośnik z jednego reaktora można tymczasowo przenieść do innego reaktora. Jednakże wadą tej metody jest to, że przy cofaniu nośników trudno jest przywrócić oba reaktory do pierwotnego stopnia napełnienia. Po wpompowaniu nośników z powrotem do reaktora jedynym rozsądnym sposobem dokładnego pomiaru stopnia napełnienia nośnika jest opróżnienie reaktora i zmierzenie wysokości nośnika w obu reaktorach. Idealnie byłoby, gdyby istniał inny basen lub inna nieużywana jednostka, którą można wykorzystać jako tymczasowy pojemnik do przechowywania nośników, tak aby można było łatwo zapewnić pierwotny stopień wypełnienia reaktora.